DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL
MESTRADO EM ENGENHARIA CIVIL
ESTUDO DA GERAÇÃO, PERCOLAÇÃO E EMISSÃO DE GASES
NO ATERRO DE RESÍDUOS SOLIDOS DA MURIBECA/PE
FELIPE JUCÁ MACIEL
UNIVERSIDADE FEDERAL DE PERNAMBUCO
CENTRO DE TECNOLOGIA E GEOCIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL
MESTRADO EM ENGENHARIA CIVIL
ESTUDO DA GERAÇÃO, PERCOLAÇÃO E EMISSÃO DE GASES
NO ATERRO DE RESÍDUOS SOLIDOS DA MURIBECA/PE
FELIPE JUCÁ MACIEL
DEDICATÓRIA
AGRADECIMENTOS
A Fernando Jucá, pela orientação sugestiva, crítica e segura, pelo incentivo profissional e pela convivência familiar.
Aos meus pais, Paulo e Suely, pela completa formação educacional que recebi e por apostarem em meu potencial, a meus irmãos, Paula, Pedro e Marina, pela amizade e a Vanessa, pelo companheirismo de vários anos.
Aos amigos e amigas do Grupo de Resíduos Sólidos (GRS), pelo ambiente sugestivo e descontraído criado durante muitos anos de convivência.
A todos os Professores de Geotecnia da UFPE e a equipe técnica do Laboratório de Solos e Instrumentação, em especial a Antônio Brito, por sua ajuda direta e criativa na realização das investigações laboratoriais e de campo.
Aos colegas do mestrado de Geotecnia, pela convivência nos momentos iniciais do programa.
A Empresa de Limpeza Urbana do Recife (EMLURB), por permitir que os trabalhos de campo fossem realizados no Aterro da Muribeca/PE e pelo suporte financeiro dado durante todo o programa do mestrado.
RESUMO
A emissão incontrolada de gases em aterros de resíduos urbanos localizados próximos a zonas urbanas é um grave problema sócio-ambiental bastante comum nas grandes cidades brasileiras. Diversos impactos ambientais a níveis local e global podem ser gerados a partir da contaminação do ar atmosférico. Localmente, a população circunvizinha ao aterro é a mais prejudicada em virtude da constante convivência com odores desagradáveis, gases inflamáveis e até componentes tóxicos presentes no biogás. A nível global, o lançamento do biogás na atmosfera é uma das formas antrópicas de contribuição ao efeito estufa. A principal forma de evitar a passagem aleatória do biogás para a atmosfera é constituindo um adequado sistema de cobertura dos resíduos. O principal objetivo desta pesquisa foi o desenvolvimento de técnicas de laboratório e campo para contemplar o estudo da geração, percolação e emissão dos gases na camada de cobertura da Célula nº 8 do Aterro da Muribeca/PE. Esta cobertura é constituída por uma camada heterogênea de solo argiloso compactado que se encontra não saturada durante a maior parte do tempo. A investigação laboratorial foi concentrada na realização de diversos ensaios de permeabilidade do solo ao ar por meio de um permeâmetro de parede flexível. Constatou-se que a permeabilidade do solo ao ar varia em função de diferentes parâmetros do solo, entre os quais: teor de umidade, densidade, estrutura e grau de saturação. Os resultados de permeabilidade encontrados neste estudo permitiram afirmar que uma significativa redução no lançamento de poluentes poderia ser obtida caso a cobertura da Célula nº 8 fosse compactada em torno da umidade ótima do solo e mantida por mais tempo com elevados graus de saturação. Com relação à investigação de campo, desenvolveu-se um novo ensaio da placa de fluxo para medição direta do fluxo de gases na cobertura. A estimativa de emissão de gases realizada com base nos seis ensaios da placa de fluxo foi da ordem de 540 kg de CH4
por dia. Apesar da inexistência da drenagem dos gases ter sido um fator negativo para a liberação de gases nesta Célula, este fato possibilitou a previsão das taxas de geração do biogás. O monitoramento da concentração e pressão dos gases também foi objeto de estudo. Nesta análise, verificou-se que os resíduos depositados nesta Célula encontram-se na fase metanogênica da decomposição com elevada presença dos gases CH4 e CO2 e que as pressões existentes na base da camada de cobertura
ABSTRACT
Uncontrolled gas emissions from municipal solid waste landfills located near urban areas is a serious social and environmental concern typically presented on Brazilian large cities. Several local and global environmental impacts are associated with landfill air pollution. Locally, the surrounding population is the most affected due to the constant proximity to undesirable odors, flammable gases, and even toxic biogas components. In a global level, biogas liberation to the atmosphere is one of the anthropic forms of the Greenhouse Effect contribution. An adequate cover system execution is one of the most important aspects to consider in the prevention of gas escape to the atmosphere. The main objective of this research was the development of laboratory and field techniques in order to study gas generation, percolation and emission on the final cover layer of Cell nº 8 at Muribeca’s Landfill/PE. This cover system is composed of a heterogeneous clayey soil layer that is unsaturated during most part of the time. The laboratory investigation was concentrated on large numbers of soil air permeability tests executed in a flexible wall permeameter. It was observed that the soil air permeability varies according to the soil moisture content, density, structure, saturation, and porosity. The permeability test results found in this study allow to affirm that a significant pollutants reduction could be achieved if the Cell’s nº 8 cover had been compacted near optimum moisture content and maintained with high saturation degrees for longer periods of time. In relation to the field investigation, a new flux-box test was developed in order to determine gas flux rates through the cover layer. The estimation of gas emission from Cell nº 8, based on six flux-box tests, was from an order of 540 kg of CH4 per day. Although the gas drainage system inexistence
was a negative aspect on the gas liberation from this Cell, this fact made biogas generation rates estimation possible. Gas concentration and pressure monitoring was also part of this study. From this analysis, it was verified that the waste disposed in this Cell is on methanogenic decomposition phase with high CH4 e CO2 presence and also
ÍNDICE
CAPÍTULO I – INTRODUÇÃO
1.1. Considerações gerais...1
1.2. Objetivo e metodologia...2
1.3. Estrutura da tese...3
CAPÍTULO II – REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 2.1. Geração de gases em aterros sanitários...5
2.1.1. Mecanismos de formação dos gases...5
2.1.2. Microbiologia de decomposição dos RSU...5
2.1.3. Fatores que afetam a geração dos gases nos aterros...7
2.1.4. Potencial de geração de gases x composição dos resíduos...11
2.1.5. Análises quantitativa e qualitativa da geração dos gases...14
2.2. Movimento dos gases na massa de lixo...17
2.2.1. Mecanismos de transporte...17
2.2.2. Caminhos preferenciais de fluxo...19
2.2.3. Sistemas de drenagem de gases e efeitos na movimentação...24
2.3. Cobertura final dos resíduos sólidos urbanos...26
2.3.1. Evolução conceitual/funcional de sistemas de cobertura...27
2.3.2. Contração em solos argilosos...30
2.4. Fluxo de gases em camadas de argilas compactadas...33
2.4.1. Teoria básica da percolação de gases no solo...33
2.4.2. Fatores influenciantes na permeabilidade aos gases...38
2.4.3. Modelos de previsão do fluxo de gases...46
2.5. Estimativas de emissões de gases “in situ”...48
2.5.1. Métodos de investigação...48
2.5.2. Placas de fluxo estática e dinâmica...49
2.5.3. Fatores influenciantes nas emissões de gases...52
2.5.4. Taxas de emissões de gases em aterros...57
2.5.5. Mapeamento das emissões na cobertura...58
CAPÍTULO III – ESTUDOS LABORATORIAIS
3.1. Introdução...64
3.2. Ensaios “preliminares” de caracterização do solo...64
3.2.1. Análise granulométrica, limites e peso específico dos grãos...64
3.2.2. Compactação Proctor Normal...65
3.3. Ensaios “complementares” de caracterização do solo...66
3.3.1. Contração...66
3.3.2. Sucção do solo compactado...70
3.4. Metodologia – Ensaio de permeabilidade do solo ao ar...74
3.4.1. Equipamento...74
3.4.2. Procedimento de ensaio...76
3.5. Resultados e discussões - Permeabilidade do solo ao ar...80
3.5.1. Formulações matemáticas...80
3.5.2. Validação da Lei de Darcy...81
3.5.3. Permeabilidade em função da umidade de compactação...82
3.5.4. Permeabilidade ao ar com a variação da saturação do solo...87
3.5.5. Permeabilidade do solo e conteúdo volumétrico de ar...92
CAPÍTULO IV – INVESTIGAÇÃO DE CAMPO 4.1. Introdução...94
4.2. Localização do aterro e condições climáticas...94
4.3. Características gerais do Aterro da Muribeca...95
4.4. Célula experimental: Célula nº 8...96
4.5. Equipamentos de leitura utilizados no estudo...98
4.5.1. Detectores de gases: Multwarn II e GEM2000...98
4.5.2. Manômetro...98
4.5.3. Termômetro...98
4.6. Procedimento inicial da investigação...99
4.7. Metodologia – Ensaio da placa de fluxo...101
4.7.1. Equipamento...101
4.7.2. Procedimento de ensaio...103
4.8. Cronologia dos ensaios e do monitoramento dos gases...106
CAPÍTULO V – RESULTADOS E DISCUSSÕES
5.1. Introdução...110
5.2. Parâmetros obtidos nos ensaios da placa de fluxo...110
5.3. Fluxo de gás pela camada de cobertura...115
5.3.1. Determinação do fluxo de CH4...116
5.3.2. Determinação do fluxo de CO2...120
5.4. Mapeamento das emissões de CH4...121
5.5. Avaliação dos gases antes e após passagem na cobertura...123
5.5.1. Avaliação do CH4...124
5.5.2. Avaliação do CO2...125
5.5.3. Avaliação do gás sulfídrico (H2S) e monóxido de carbono (CO)...126
5.5.4. Parâmetros físico-químicos do solo...127
5.6. Monitoramento da concentração e pressão dos gases...128
CAPÍTULO VI – CONCLUSÕES, CONTRIBUIÇÕES E SUGESTÕES PARA FUTURAS PESQUISAS 6.1. Conclusões...133
6.2. Contribuições deste estudo para o Aterro da Muribeca...138
6.3. Sugestões para futuras pesquisas...139
APÊNDICE A.1. Contração do solo...141
A.2. Sucção matricial do solo...142
A.3. Permeabilidade do solo ao ar...144
A.4. Parâmetros obtidos nos ensaios da placa de fluxo...145
A.5. Variação mássica e relação C/Co do CH4 na placa de fluxo...148
LISTA DE FIGURAS E TABELAS
CAPÍTULO II – REVISÃO BIBILOGRÁFICA
Figura II.1. Principais fatores influenciantes no processo de geração de gases.
Figura II.2. Previsão de geração de gases pelo modelo de primeira ordem (Ehrig,1991) Figura II.3. Composição dos principais gases (CH4, CO2, H2, N2 e O2) em função das
fases de degradação dos resíduos (Augenstein e Pacey, 1991). Figura II.4. Distribuição da pressão interna dos gases (Lee et. al. 1995). Figura II.5. Variação da pressão até 33 m de lixo (Findikakis e Leckie,1979). Figura II.6. Variação da patm ao longo do ano em Recife (Fonte:INMET).
Figura II.7. Pressões do biogás no Aterro Dona Juana (Gonzalez e Espinosa, 2001). Figura II.8. Expansão da geomembrana no sistema de cobertura (Reinhart, 2000). Figura II.9. Ilustração das drenagens vertical e horizontal (Maciel e Jucá, 2003). Figura II.10. Migração lateral do biogás no Aterro de Canabrava/BA (Gandolla, 1998). Figura II.11. Exemplo da cobertura de aterros na Alemanha (Daniel, 1995).
Figura II.12. Fases distintas (CB e BA) da contração do solo (Haines, 1923). Figura II.13. Parâmetros obtidos da curva de contração (Fredlund et. al., 2002).
Figura II.14 Curvas típica de contração do solo (Marinho, 1994 e Fredlund et. al., 2002) Figura II.15. Validação Lei de Darcy para fluxo de gás (Jucá e Maciel, 1999).
Figura II.16. Relação entre fluxo e ∆P para elevadas pressões (Loiseau et. al., 2002).
Figura II.17. κa em função da umidade de compactação (Langfelder et. al., 1968).
Figura II.18. Permeabilidade ao ar em função da saturação (Maciel e Jucá, 2000). Figura II.19. Decréscimo drástico da permeabilidade para altos valores de saturação
(Loiseau et. al., 2002 e Fuchsberger e Semprich, 1995).
Figura II.20. Permeabilidade relativa ao ar x saturação (Brooks e Corey, 1966).
Figura II.21. Variação da permeabilidade ao ar com a sucção matricial do solo (Fredlund e Rahardjo, 1993 citando Brooks e Corey, 1964).
Figura II.22. Parâmetros da curva característica do solo (Fredlund et. al., 1994). Figura II.23. Permeabilidade intrínseca em função de θa (Ignatius, 1999).
Figura II.24. Ajuste dos modelos de previsão de fluxo de gases (Kamom et. al., 2002a).
Figura II.29. Variação das emissões ao longo do dia (Park e Shin, 2001).
Figura II.30. Emissões superficiais por diferentes zonas do aterro (Cossu et. al. 1997). Figura II.31. Mapeamento 3D das emissões de CH4 em todo o aterro (Czepiel et. al.,
1996 e Morris et. al., 2001).
Figura II.32. Efeito da umidade do solo na oxidação do CH4 (Czepiel et. al., 1996).
Figura II.33. Variação da taxa de oxidação e teor de matéria orgânica ao longo da profundidade da camada (Borjesson e Svensson, 1997).
Tabela II.1. Parâmetros do ambiente interno e suas implicações na geração do biogás. Tabela II.2. Potencial de influência dos principais parâmetros na geração de gases. Tabela II.3. Composição gravimétrica dos resíduos urbanos em diversos países. Tabela II.4. Caracterização química de resíduos sólidos urbanos.
Tabela II.5. Caracterização química dos materiais do lixo na Índia (Shekdar, 1997). Tabela II.6. Taxas de produção de CH4 para cada constituinte químico.
Tabela II.7. Características dos gases presentes no biogás (Gandolla et. al., 1997). Tabela II.8. Constituintes traços nocivos detectados no biogás (Heie, 1991).
Tabela II.9. Fatores intervenientes na movimentação dos gases no aterro. Tabela II.10. Princípio básico dos métodos de avaliação das emissões de gases. Tabela II.11. Forma/dimensões de várias placas de fluxo reportadas na literatura. Tabela II.12. Principais parâmetros geotécnicos e possíveis efeitos nas emissões. Tabela II.13. Emissões superficiais de CH4 em aterros por placas de fluxo estáticas.
Tabela II.14. Taxas de oxidação do CH4 na camada de cobertura.
CAPÍTULO III – ESTUDOS LABORATORIAIS
Figura III.1. Curva granulométrica do solo da Célula nº 8 – Muribeca. Figura III.2. Curva de compactação do solo de cobertura da Célula nº 8. Figura III.3. Procedimento de determinação da contração do solo. Figura III.4. Contração das amostras com indicação do LC e GAE.
Figura III.5. Contração volumétrica dos corpos de prova durante secagem. Figura III.6. Curva característica das amostras compactadas em laboratório. Figura III.7. Variação do grau de saturação com a sucção matricial do solo. Figura III.8. Curva característica do solo indeformado da Célula nº 8. Figura III.9. Esquema do ensaio de permeabilidade ao ar.
Figura III.10. Retirada de amostra indeformada de solo na Célula nº 8.
Figura III.11. Etapas de colocação do corpo de prova na câmara de ensaio Tri-Flex. Figura III.12. Verificação da Lei de Darcy para os ensaios.
Figura III.14. Variação da permeabilidade máxima ao ar nas diferentes amostras. Figura III.15. Variação da permeabilidade ao ar para diferentes condições de ensaio. Figura III.16. Variação da permeabilidade em função da saturação do solo.
Figura III.17. Variação da permeabilidade e sucção do solo com o grau de saturação. Figura III.18. Permeabilidade relativa ao ar em função da saturação efetiva do solo. Figura III.19. Variação da permeabilidade em função do conteúdo volumétrico de ar. Tabela III.1. Estimativa do GAE nos ensaios de contração e sucção do solo.
Tabela III.2. Corpos de prova utilizados neste estudo.
Tabela III.3. Resumo dos intervalos de pressões e número de ensaios do estudo. Tabela III.4. Resultados da permeabilidade em função da umidade de compactação. Tabela III.5. Efeito da estrutura/densidade nos resultados da permeabilidade ao ar. Tabela III.6. Ponto de entrada generalizada de ar em diferentes ensaios.
CAPÍTULO IV – INVESTIGAÇÃO DE CAMPO
Figura IV.1. Proximidade dos núcleos habitacionais do Aterro da Muribeca. Figura IV.2. Layout do Aterro de resíduos sólidos urbanos da Muribeca. Figura IV.3. Corte ilustrativo da idade do lixo presente na Célula nº 8. Figura IV.4. Erosão intensa verificada nos taludes da Célula nº 8. Figura IV.5. Esquema do dispositivo DMPC.
Figura IV.6. Procedimento de instalação do dispositivo DMPC na cobertura. Figura IV.7. Localização dos dispositivos DMPC na área de topo da célula nº 8. Figura IV.8. Esquema da placa de fluxo utilizada na investigação.
Figura IV.9. Influência do vento na placa de fluxo.
Figura IV.10. Foto da placa de fluxo cravada na cobertura da Célula nº8. Figura IV.11. Leituras de concentração e temperatura dos gases na placa.
Figura IV.12. Leituras de pressão e concentração no tubo flexível do dispositivo DMPC Figura IV.13. Placa retirada da camada após execução do ensaio.
Figura IV.14. Nova geometrização da Célula nº 8 do Aterro da Muribeca. Figura IV.15. Valores médios diários dos parâmetros climáticos locais. Tabela IV.1. Cronologia da investigação de campo.
Tabela IV.2. Pressão atmosférica e velocidade do vento nos dias de investigação.
CAPÍTULO V – RESULTADOS E DISCUSSÕES DA INVESTIGAÇÃO DE CAMPO
Figura V.3. Resultados do ensaio da placa no Ponto P-5. Figura V.4. Resultados do ensaio da placa no Ponto P-6. Figura V.5. Resultados do ensaio da placa no Ponto P-7. Figura V.6. Resultados do ensaio da placa no Ponto P-8. Figura V.7. Variação da massa de CH4 com o tempo na placa.
Figura V.8. Variação da permeabilidade em função da saturação do solo.
Figura V.9. Variação da concentração e massa dos gases CO2 e CH4 no ensaio P-3.
Figura V.10. Mapeamento das emissões de CH4 na Célula nº 8.
Figura V.11. Relação C/Co do gás metano com o tempo.
Figura V.12. Relação C/Co do dióxido de carbono e metano no ensaio P-3.
Figura V.13. Comportamento do H2S e CO antes e após percolação na cobertura.
Figura V.14. Concentração média do CH4 e O2 no período do monitoramento.
Figura V.15. Mapeamento do CH4 e CO2 sob a cobertura da Célula nº 8.
Figura V.16. Registro das altas pressões relativas no ponto P-7. Figura V.17. Mapeamento da pressão sob a cobertura da Célula nº 8. Figura V.18. Surgimento de bolhas de gás na cobertura da Célula nº 8. Tabela V.1. Características do solo de cobertura nos locais dos ensaios. Tabela V.2. Resultados dos ensaios da placa de fluxo.
Tabela V.3. Parâmetros da permeabilidade do solo nos ensaios da placa de fluxo. Tabela V.4. Taxas de fluxo mássica e volumétrica do CH4 e CO2.
Tabela V.5. Previsão das taxas de geração do biogás.
Tabela V.6. Parâmetros físico-químico do solo da jazida e cobertura da Célula nº 8. Tabela V.7. Monitoramento do CH4, O2 e pressão dos gases na Célula nº 8.
CAPÍTULO I – INTRODUÇÃO
1.1 – CONSIDERAÇÕES GERAIS
Os processos de decomposição da matéria orgânica em aterros de resíduos sólidos urbanos resultam na geração de gases que podem vir a afetar diretamente o meio ambiente. Desta forma, os aterros sanitários devem ser fundamentados em critérios de engenharia para evitar, além da poluição dos recursos hídricos e do solo, a poluição atmosférica. A emissão incontrolada do biogás é um grave problema de poluição atmosférica a níveis local e global que precisa ser mitigado. Os efeitos da liberação dos gases localmente variam do simples mau odor até possíveis doenças cancerígenas na comunidade circunvizinha ao aterro. Em relação à poluição atmosférica global, o principal efeito da liberação do biogás é o aquecimento do globo terrestre que vem gerando grandes discussões nos últimos anos. O gás metano (CH4)
é o segundo maior contribuinte para o aquecimento global, atrás apenas do dióxido de carbono (CO2) entre as emissões antrópicas de gases do efeito estufa. Estima-se que
o CH4 seja 21 vezes mais prejudicial que o CO2 no aprisionamento de calor na
atmosfera.
O sistema de cobertura dos resíduos é o elo existente entre o ambiente interno dos resíduos e a atmosfera. Por esta razão, o mesmo é considerado como o principal parâmetro para controle da poluição do ar. Os tipos de cobertura utilizados nos aterros podem ser em: camada homogênea de argila, de diferentes tipos/graduações de solo, argilosa com diferentes geossintéticos e mais recentemente aquelas formadas com materiais alternativos, solos orgânicos, lodos, etc. Em geral, a grande maioria dos aterros possuem cobertura com camada homogênea de argila compactada, constituídas durante a maior parte do tempo por solos não saturados.
atmosfera. Vale ainda lembrar que o aproveitamento energético do biogás dos aterros também estará relacionado à percolação dos gases na cobertura por requerer um nível de impermeabilização adequado para este fim.
As primeiras técnicas utilizadas para o estudo laboratorial da percolação de gases em solos não saturados datam do final da década de 50 na literatura internacional. Apesar deste longo período de estudo, não existe qualquer normatização a nível nacional (NBR) dos ensaios de permeabilidade do solo ao gás até o presente momento. Os procedimentos para determinação in situ do fluxo de gases nas coberturas dos aterros sanitários são mais recentes. No Brasil, ainda não foram definidos procedimentos de ensaios baseados em pesquisa científica ou tecnológica.
Além dos objetivos específicos que serão reportados a seguir, esta pesquisa possui o objetivo sócio-ambiental de levar à comunidade científica uma pequena contribuição à cerca do desenvolvimento de técnicas de laboratório e campo para que as emissões de gases nos aterros sanitários possam ser melhor investigada, compreendida e conseqüentemente minimizada.
1.2 – OBJETIVO E METODOLOGIA
O objetivo desta pesquisa é avaliar o comportamento geotécnico da camada de cobertura do Aterro da Muribeca no que se refere à percolação e emissão do biogás por meio de investigações experimentais. Acredita-se que este trabalho possa ser de grande interesse para o conhecimento e desenvolvimento atual deste tema e sua aplicabilidade nos diversos aterros de resíduos sólidos urbanos espalhados em nosso País. Entre os objetivos específicos a serem pesquisados, podem-se destacar:
• Determinar a permeabilidade do solo de cobertura ao gás em função de diferentes variáveis do solo, tais como tipo e estrutura do solo, densidade, umidade de compactação, grau de saturação e porosidade. Estes parâmetros são de grande importância para projetar e executar o sistema de cobertura e posteriormente monitorar sua eficiência na minimização da liberação dos gases ao longo de diferentes épocas do ano;
• Prever o estágio atual de decomposição dos resíduos na célula de lixo a partir do monitoramento da concentração e pressão dos gases produzidos sob a camada de cobertura.
• Avaliar indiretamente a retenção de diferentes gases na cobertura e os principais fatores relacionados com este processo.
A metodologia aplicada para desenvolvimento deste trabalho e que permitiu atingir os objetivos citados anteriormente seguiu quatro fases:
• Fase 1: revisão bibliográfica sobre permeabilidade de solos não saturados ao gás e o comportamento do biogás em aterros de resíduos urbanos, com ênfase nas metodologias utilizadas para determinar os parâmetros experimentais; • Fase 2: avaliação, calibração e adaptação dos equipamentos disponíveis pelo
Laboratório de Solos e Instrumentação e Grupo de Resíduos Sólidos (GRS) da UFPE para realização de toda investigação. Com relação aos estudos de laboratório foi necessário adaptar o permeâmetro Tri-Flex (ELE) para os ensaios de permeabilidade do solo ao gás, enquanto que para a investigação de campo uma nova placa de fluxo foi projetada e desenvolvida para contemplar os objetivos do estudo.
• Fase 3: desenvolvimento da fase experimental laboratorial que consistiu na realização de todos os ensaios e interpretação dos resultados obtidos em laboratório.
• Fase 4: desenvolvimento da fase experimental de campo que se extendeu por 4 meses e consistiu na execução dos ensaios da placa de fluxo, monitoramento dos gases na célula e análises dos parâmetros encontrados.
1.3 – ESTRUTURA DA TESE
Esta dissertação foi subdividida em 6 capítulos de acordo com os seguintes conteúdos:
que foram trabalhados experimentalmente nesta pesquisa, como a percolação/permeabilidade dos gases nas camadas de solos não saturados e as emissões dos gases em aterros de RSU.
No Capítulo III são apresentados os procedimentos, resultados e discussões de toda investigação laboratorial conduzida nesta pesquisa, com destaque para os ensaios de permeabilidade ao gás do solo de cobertura da Célula nº 8 do Aterro da Muribeca que foi o elemento central deste Capítulo. Uma série de outros ensaios “preliminares” e “complementares” de caracterização do solo foi realizada nesta investigação com o intuito de melhor interpretar os parâmetros de permeabilidade, entre os quais: análise granulométrica, limites de Atteberg, peso específico dos grãos, compactação Proctor Normal, contração, sucção e capilaridade do solo em questão.
As metodologias seguidas na investigação de campo nesta pesquisa encontram-se descritas no Capítulo IV. Esta investigação tem como principal enfoque o desenvolvimento dos ensaios da placa de fluxo que permitiram a determinação das taxas de emissões de gases na cobertura da Célula nº 8. Ainda fizeram parte da investigação de campo, o monitoramento da concentração de diversos gases (CH4,
CO2, O2, CO e H2S) e da pressão interna do biogás sob a camada de cobertura da
área experimental do estudo. No Capítulo V são apresentados os resultados e discussões dos ensaios realizados “in situ” com base nas propriedades do solo obtidas também na investigação laboratorial.
CAPÍTULO II – REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 – GERAÇÃO DE GASES EM ATERROS SANITÁRIOS
2.1.1 – MECANISMOS DE FORMAÇÃO DOS GASES
O mecanismo de formação de gases em aterros de resíduos urbanos é muito complexo devido à diversidade de materiais e compostos presentes e por suas possíveis interações físico-químicas e biológicas ao longo do tempo. Durante o período de decomposição dos resíduos, os processos microbiológicos são predominantes na formação dos gases. No entanto, existem outros mecanismos envolvidos que atuam ora isoladamente, ora associados com a microbiologia, na transformação das substâncias em gases. Estes mecanismos são os de volatilização e reações químicas.
De acordo com U.S Army Corps of Engineers (1995), o mecanismo de volatilização deve ser considerado, pois alguns componentes encontrados na massa de lixo têm alta capacidade de autovolatilização. Este fenômeno é regido pela Lei de Henry, a qual descreve o equilíbrio da partição entre as fases líquida e gasosa a uma dada temperatura e pressão. A constante de Henry (KH) indica o grau de volatilização
da substância no meio a que se encontra. Quanto maior o valor de KH, maior o grau de
volatilização do componente. Esta constante varia em função da temperatura, pressão e concentração da substância dissolvida. O acréscimo de temperatura provoca um aumento no valor desta constante (Sandler, 1989). O mecanismo de volatilização é típico dos compostos orgânicos voláteis (VOC’s).
A geração de gases também se dá por reações químicas. Devido à grande diversidade de materiais no lixo, algumas reações químicas resultam na liberação de substâncias gasosas. O acréscimo da temperatura resultante do processo biológico também favorecerá o aumento da velocidade das reações químicas, e conseqüentemente, a liberação de gases.
2.1.2 – MICROBIOLOGIA DE DECOMPOSIÇÃO DOS RSU
Os microorganismos são ainda classificados de acordo com a capacidade de metabolização do oxigênio (O2). Esta classificação envolve as espécies aeróbias,
anaeróbias e facultativas. Os microorganismos aeróbios são aqueles que dependem do O2 para se desenvolverem. Por outro lado, os anaeróbios são aqueles que atuam
na ausência de O2. Os microorganismos facultativos suportam ambientes com
presença ou ausência de O2 (Schlegel, 1995).
As bactérias encontradas no lixo podem ser aeróbias, anaeróbias ou facultativas a depender da fase de decomposição dos resíduos e das condições de oxigenação do ambiente. Estes microorganismos são os principais responsáveis pela degradação do lixo, pois atuam nos resíduos orgânicos mais facilmente degradáveis, como restos alimentares e de podação e papeis. Estes materiais são ricos em carboidratos (ex. celulose e hemicelulose), proteínas e lipídios.
Segundo Haith (1998), a matéria orgânica biodegradável presente no aterro pode ser expressa pela composição química geral: CaHbOcNd, sendo a, b, c e d
variáveis em função do tipo de fração orgânica presente nos resíduos. Assim, as equações (resumidas e não balanceadas) finais da digestão bacteriana aeróbia e anaeróbia (metanogênica) são, respectivamente:
energia
Ο Η
CΟ
Ο Ν Ο Η
C aeróbias 2 2
bactérias
2 d c b
a + → + + Eq. II.1
energia CO
CH O
H
Ν Ο Η
C anaeróbias 4
bactérias
2 d c b
a + → + 2+ Eq. II.2
Augenstein e Pacey (1991) afirmam que a decomposição microbiológica dos resíduos segue cinco fases distintas, sendo 1 fase aeróbia e 4 fases anaeróbias (ácida, metanogênica instável, metanogênica estável e maturação).
2.1.2.1 – Decomposição aeróbia (Fase I)
de gases (Maciel e Jucá, 2000). O pH inicial do lixo na decomposição aeróbia é quase
neutro (pH ≅ 7), decrescendo à medida que a decomposição anaeróbia ácida se estabelece. Como visto na Equação II.1, o CO2 é o principal gás resultante do
processo aeróbio.
2.1.2.2 – Decomposição anaeróbia (Fases II, III, IV e V)
Após o período de consumo do O2 ou da predominância de espécies aeróbias
no ambiente interno das células, prossegue-se a decomposição dos resíduos anaerobiamente. De acordo com Gandolla et. al. (1997), a etapa de decomposição anaeróbia é composta por quatro fases. A Fase II, fase ácida, é caracterizada, inicialmente, pela “quebra” de polímeros complexos em monômeros na presença de água (hidrólise) e baixa produção de ácidos. O término desta fase ocorre quando os monômeros são transformados em diferentes ácidos (carboxílicos, graxos voláteis, acéticos) por processos acidogênicos e/ou acetogênicos. O pH do ambiente antes neutro (fase aeróbia) cai para valores entre 5,0 e 6,0.
A Fase III, fase metanogênica instável, compreende uma etapa de transição entre o fim da acetogênese e início da metanogênese. Alguns autores, como Palmisano e Barlaz (1996), nem sequer chegam a caracterizar esta transição como uma fase do processo de degradação, pois os grupos de bactérias acidogênicas, acetogênicas e metanogênicas participam simultaneamente da decomposição do lixo.
A Fase IV, fase metanogênica estável, é a mais longa do processo. A presença de ácidos decresce com a queda da população de bactérias acidogênicas e o pH tende a voltar a neutralidade. Esta fase resulta na formação do biogás, em que a geração do metano e dióxido de carbono tende a se estabilizar por um longo tempo em patamares de 45-60% e 35-50%, respectivamente.
A fase V (maturação), consiste na etapa final da decomposição dos resíduos. A matéria orgânica facilmente e medianamente degradável já foi praticamente consumida e os resíduos encontram-se em processo de bioestabilização. Nesta fase, o pH tende a ser maior que 7 e a geração do biogás começa a decrescer, podendo cessar após muitos anos.
2.1.3 – FATORES QUE AFETAM A GERAÇÃO DOS GASES NOS ATERROS
disponibilidade de bactérias e nutrientes e presença de agentes inibidores na célula. Além dos condicionantes citados anteriormente, outros aspectos relacionados com a geometria e operação do aterro e com o ambiente externo à célula também são reportados por Waste Management Paper nº27 (1989).
A Figura II.1 mostra os principais fatores que afetam a geração de gases relacionados com as seguintes classificações: geometria e operação do aterro, características iniciais dos resíduos e do ambiente interno e externo à célula. O resultado da interação física, química e biológica de todos estes fatores ao longo do processo de degradação dos resíduos é fundamental para definição das diferentes fases de decomposição do lixo e do potencial de geração dos gases no aterro.
Geometria e operação do aterro
Caract. iniciais dos resíduos
Ambiente interno
Ambiente externo
- Dimensão do aterro;
- impermeabilização do aterro;
- Compactação do lixo;
- Composição do lixo;
- Umidade do lixo;
- Umidade da massa na degradação; - pH nas células; - Temperatura; - Disponibilidade de
nutrientes/bactérias;
- Precipitação e infiltração; - Variação pressão
atmosférica; - Temperatura;
- Presença de agentes inibidores;
- Umidade relativa do ar
- Evapotranspiração;
Figura II.1. Principais fatores intervenientes no processo de geração de gases.
2.1.3.1 – Geometria e operação do aterro
As principais características da geometria do aterro para geração dos gases são a altura da massa de lixo e o sistema de impermeabilização da célula. A altura de lixo para predomínio das fases anaeróbias deve ser maior que a profundidade de lixo influenciada pelas condições atmosféricas. Segundo o Waste Management Paper nº27 (1989), os processos anaeróbios dominam, normalmente, em massa de lixo com profundidade maior que 5 m. O sistema de impermeabilização da célula, por sua vez, atua reduzindo os efeitos das condições atmosféricas na massa de lixo.
2.1.3.2 – Fatores característicos dos resíduos
A composição e umidade dos resíduos na chegada ao aterro são fatores importantíssimos na avaliação da geração dos gases. A composição do lixo afeta quantitativamente e qualitativamente a produção dos gases. A disponibilidade de frações mais facilmente degradáveis (carboidratos, proteínas e lipídios) significa uma maior quantidade de substrato para a atuação de microorganismos. Desta forma, os resíduos com grande presença de matéria orgânica devem apresentar um maior potencial de produção de gases.
De acordo com El-Fadel et. al. (1997) e Palmisano e Barlaz (1996), a umidade da massa de lixo é o principal fator que influencia a geração de gases nos aterros. Desta forma, a umidade de chegada dos resíduos é também muito importante, pois é esta que determinará a umidade inicial da massa de resíduos imediatamente após a conclusão do aterro. Como forma de manter a umidade dos resíduos adequada para atuação dos microorganismos nas estações secas do ano, utiliza-se a técnica de recirculação do chorume. Segundo oU.S Army Corps of Engineers (1995), a umidade de maximização da atividade microbiana na produção do biogás varia de 50 a 60%. Por outro lado, Jucá et. al. (1999) verificaram altas taxas de decomposição dos resíduos no Aterro da Muribeca para umidades variando entre 20 e 40%.
2.1.3.3 – Aspectos do ambiente interno à célula
As características do ambiente interno à célula estão associadas à capacidade de favorecimento ou inibição das atividades bacterianas. A Tabela II.1 mostra os principais parâmetros relacionados com o ambiente interno da célula e sua influência na produção do biogás.
Tabela II.1. Parâmetros do ambiente interno e suas implicações na geração do biogás.
Fatores do
ambiente interno Implicação na produção do biogás
Umidade da massa Aumento da geração de biogás em umidades variando de 50-60%
(U.S Army Corps of Engineers, 1995) e 20-40% (Jucá et. al., 1999).
pH Maximização de produção de metano – pH neutro (6,8 a 7,4)
(Palmisano e Barlaz, 1996 citando Segal, 1987).
Temperatura Temperatura ótima para produção de biogás - 35 e 45ºC (Waste
Management Paper nº 27, 1989). Disponibilidade
nutrientes e bactérias
Favorecimento com excesso de nutrientes (nitrogênio, fósforo e traços de outros); Presença de bactérias metanogênicas (principal) e acetogênicas aumenta a geração do biogás (Calado, 1998).
Agentes inibidores
2.1.3.4 – Aspectos do ambiente externo à célula
A variação dos condicionantes externos provoca mudanças no ambiente interno do aterro. Estas alterações são ocasionadas principalmente pela entrada de O2
para o interior da massa de lixo e secundariamente por variações de temperatura. O ingresso de O2 ocorre tanto na forma dissolvida, por meio de águas pluviais que
infiltram pelas camadas argilosas, quanto na forma gasosa devido ao aumento da pressão atmosférica local. Neste último caso, o oxigênio presente na atmosfera (≅ 21% vol.) percola pelo sistema de cobertura uma vez que a permeabilidade das argilas (em geral não saturadas) aos gases é elevada.
O grau de influência da temperatura irá depender do gradiente existente entre a temperatura local e a interna (massa de lixo) nas diferentes épocas do ano. Em aterros localizados em regiões de clima tropical, onde o ∆T é reduzido e varia muito pouco ao
longo do ano, o efeito da temperatura é visto apenas nos primeiros metros da massa de lixo. De acordo com Jucá et. al. (1999), esta influência atinge apenas os 2,5 m iniciais no Aterro da Muribeca. Em regiões subtropicais, onde temperaturas negativas no inverno são comuns, esta profundidade de lixo pode ser significativamente maior.
2.1.3.5 – Potencial de influência de alguns fatores na geração de gases
O potencial de influência de cada fator no favorecimento ou inibição das atividades bacterianas é de grande importância para o entendimento do comportamento da geração de gases nos aterros. A Tabela II.2 sumariza revisão bibliográfica realizada por El-Fadel et. al. (1997) sobre o referido tema.
Tabela II.2. Potencial de influência dos principais parâmetros na geração de gases.
Potencial de favorecimento ou inibição
Parâmetros Baixo Médio Alto
Composição lixo* Densidade
Tamanho das partículas Temperatura
Contrariamente ao exposto na Tabela II.2, Palmisano e Barlaz (1996) mencionam que o pH apresenta um alto potencial de modificação das condições microbióticas, uma vez que alguns tipos de bactérias, como as metanogênicas, são bastante sensíveis as variações de pH. Augenstein e Pacey (1991) também discordam da importância da composição dos resíduos no potencial de geração de biogás, afirmando que a quantidade de fração orgânica é a principal determinante do potencial de geração de gases por volume de resíduo. Ainda em contradição com a Tabela II.2, Melo (2003) verificou uma alta inibição causada por metais nos processos microbiológicos dos resíduos da Célula nº 4 do Aterro da Muribeca.
Por outro lado, a literatura converge sobre a relevância da umidade na degradação dos resíduos. Segundo Cooper et. al. (1992), as taxas de degradação dos resíduos variam bastante com mudanças no teor de umidade. Como exemplo, citam que o tempo de decomposição de resíduos facilmente biodegradáveis aumenta de 3 para 15 anos modificando a condição de umidade de bastante úmido para seco.
2.1.4 – POTENCIAL DE GERAÇÃO DE GASES X COMPOSIÇÃO DOS RESÍDUOS
A estimativa da produção total de gases é baseada na determinação das diversas frações que compõem o lixo. As frações mais facilmente decompostas, frações orgânicas, são as que definem a quantidade de biogás que pode ser produzida por unidade de volume de resíduo. Em geral, as frações dificilmente degradáveis e as inorgânicas não são levadas em consideração nestas estimativas.
De acordo com Palmisano e Barlaz (1996), os constituintes inorgânicos podem afetar diretamente a degradação, pois em alguns casos estes estão dispostos “encapsulando” ou isolando os resíduos orgânicos e dificultando a ação das bactérias.
Algumas abordagens teóricas e experimentais são utilizadas para esta determinação. A abordagem teórica envolve o método estequiométrico, o qual assume uma equação geral da metanogênese para decomposição dos resíduos orgânicos, e o da biodegradabilidade, que basea-se nas diferenças de taxas de biodegradação das frações do lixo. A abordagem experimental é baseada em medições reais da geração de gases tanto em estudos laboratoriais (lisímetros e digestores), quanto em células experimentais in situ (El-Fadel et. al., 1995).
Em todos os outros métodos (estequiometricos, biodegradabilidade e lisímetros/digestores), a caracterização química (composição química) dos resíduos é fundamental para se chegar ao potencial teórico de produção do biogás em função de cada constituinte do lixo (celulose, hemicelulose, proteínas, lipídios, etc). Na falta desta caracterização, a composição gravimétrica do lixo pode ser utilizada indiretamente, no entanto, resultados poucos precisos são obtidos. A grande desvantagem destes métodos é de não reproduzir as condições de degradação encontradas no aterro.
2.1.4.1 – Composição gravimétrica dos resíduos
A composição gravimétrica dos resíduos é apenas um parâmetro auxiliar na avaliação do potencial de geração de gases. Na ausência da caracterização química do lixo, a gravimétrica pode ser utilizada por meio de analogias indiretas baseadas em medições da produtividade de gases de outros resíduos e aterros com características parecidas. Como já mencionado, esta avaliação apresenta estimativas imprecisas.
Os resíduos urbanos apresentam composições gravimétricas distintas a depender de aspectos sociais, econômicos e culturais da população. Uma grande diferença na composição é notada, principalmente, em relação ao grau de desenvolvimento econômico da localidade. A Tabela II.3 ilustra a composição gravimétrica dos resíduos sólidos urbanos em diferentes países e algumas cidades brasileiras.
Tabela II.3. Composição gravimétrica dos resíduos urbanos em diversos países.
Países (cidade)
Matéria Orgânica (%)
Papel/ Papelão (%)
Plástico (%)
Vidro (%)
Metal (%)
Outros (%)
Estados Unidos 29,0 35,6 7,3 8,4 8,9 10,8
Japão 22,2 31,1 15,5 13,8 6,4 10,6
Reino Unido 23,4 33,9 4,2 14,4 7,1 17,0
Itália 42,1 22,3 7,2 7,1 3,0 18,3
Brasil (São Paulo) 64,4 14,4 12,0 1,1 3,2 4,9
Brasil (Belo Horizonte) 64,4 13,5 6,5 2,2 2,7 10,7
Brasil (Salvador) 61,8 11,7 9,8 3,9 4,3 8,5
Brasil (Recife) 64,0 15,0 9,5 1,93 2,4 7,17
Obs. Dados obtidos de Farias (2000) citando outros autores;
2.1.4.2 – Caracterização química dos resíduos
degradar com maior facilidade e que determinam, portanto, o potencial de produção do biogás são: carboidratos (celulose, hemicelulose, pectina e amido), proteínas e lipídios. Dentre estes constituintes, destacam-se a celulose e a hemicelulose pela elevada presença nos resíduos sólidos urbanos, conforme visto na Tabela II.4. A Tabela II.5 ilustra ainda os percentuais de cada constituinte químico em diferentes grupos de materiais presentes no lixo.
Tabela II.4. Caracterização química de resíduos sólidos urbanos.
Percentual do peso seco (%), segundo: Caracterização
química do lixo urbano
Pfeffer (1976), Barlaz e Ham (1993) – EUA
Barlaz et. al (1989) - EUA
Peres et. al. (1992)
Celulose, açucares, amido 58,0 51,7 32,9*
Hemicelulose 11,9 11,9 5,2
Lignina 11,2 15,2 12,5
Lipídios 5,7 --- 5,9
Proteína 3,4 4,2 9,6
Obs.: * apenas celulose.
Tabela II.5. Caracterização química dos materiais do lixo na Índia (Shekdar, 1997).
Carboidratos (%) Constituintes
físicos Celulose H.celulose Pectina amido
Proteínas (%)
Lipídios (%)
Lignina (%)
Inorg. (%)
Resto alimentar 30,0 (50,8) 11,0 (6,7) 7,0 7,0 12,0 7,0 30,0 (9,9) 16,0
Podação 32,0 14,0 1,0 1,6 5,3 2,0 20,0 12,5
Papel, papelão 80,0 (59,0) 18,0 (9,0) --- --- --- --- 1,0 (15,5) 1,0
Metais, vidros --- --- --- --- --- --- --- 100,0
Plástico, borracha --- --- --- --- 1,0 --- ---
Obs. Valores em parênteses obtidos de Palmisano e Barlaz (1996).
A Tabela II.6 apresenta taxas de geração de metano encontradas na literatura em função dos principais constituintes químicos. Estas taxas servem indiretamente para estimar a produção total do biogás, uma vez que o percentual do metano pode ser facilmente determinado e situa-se entre 45% à 60% do total de gases. O potencial teórico de geração de biogás por volume de resíduo pode ser estimado pela soma dos produtos dos percentuais de cada constituinte químico pelas taxas de produção de biogás (taxa de produção de CH4 dividida pelo percentual de CH4 no biogás).
Tabela II.6. Taxas de produção de CH4 para cada constituinte químico.
Taxas de produção de CH4 (m 3
/kg seco da fração) Frações
Biodegradáveis
Wang et. al (1997) Shekdar (1997) Ehrig (1991)
Carboidratos 0,415a 0,424b 0,373 0,453
Proteínas 0,517 0,517 0,509
Lipídios ---- ---- 1,021
Segundo pesquisa realizada por El-Fadel et. al. (1997), o potencial de geração de gases nos aterros varia de 0 à 400 m3/ton de lixo seco. Considerando a umidade
média dos resíduos em 40%, este valores caem para faixa de 0 à 240 m3/ton de lixo aterrado (base úmida). Por sua vez, Gandolla et. al. (1997) afirmam que os resíduos urbanos apresentam capacidade de produção de gases de cerca de 200 m3/ton de lixo (base úmida) ao longo de todo processo de degradação.
2.1.5 – ANÁLISES QUANTITATIVA E QUALITATIVA DA GERAÇÃO DOS GASES
2.1.5.1 – Produção de gases ao longo do tempo
Como reportado na literatura, o potencial de geração de gases varia de 0 à 240 m3/ton de lixo. Esta quantidade total de gases é produzida distintamente ao longo do
tempo de acordo com as fases de decomposição dos resíduos e os inúmeros fatores intervenientes no processo de degradação. Willumsfn e Bach (1993) coletaram dados de aterros sanitários de diferentes países e constataram que a taxa de produção de gás nos aterros situa-se entre 0,8 e 20 m3/ton/ano a depender da idade do lixo. El-Fadel et. al. (1997) relataram que a mesma varia de 1 à 14 m3/ton/ano.
0 2 4 6 8 10 12
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28
Tempo (anos)
P
rodu
ç
ão b
iog
ás
(
m
3
/ano.
to
n)
Figura II.2. Previsão da geração de gases pelo modelo de primeira ordem (Ehrig,1991)
Alguns modelos mais recentes, como o multi-fase, procuram distinguir as frações do lixo sob aspectos de biodegradabilidade (facilmente, moderadamente e dificilmente degradável). Os modelos de segunda-ordem, por sua vez, são bastante complexos porque dependem de diversas variáveis químicas e microbiológicas. Ainda no estudo de Coops. et. al. (1995), a validade destes modelos foi verificada segundo dados coletados em 8 aterros sanitários holandeses e constatou-se que o modelo multi-fase é o que fornece menor diferença entre a previsão teórica e a medição in situ
com 18% de erro médio, seguido pelo de segunda e primeira ordem com 22% e por fim o de ordem zero com variação de 44%.
2.1.5.2 – Aspectos qualitativos da geração: constituintes principais e traços
A composição dos gases gerados nos aterros é função das características dos resíduos e de suas fases de decomposição. Alguns constituintes se fazem presentes em grandes quantidades e outros apenas, como elementos traços. Os constituintes principais são aqueles que juntos representam quase a totalidade (99%) dos gases encontrados nos aterros, como o CH4 e CO2. Outros gases, H2, N2 e O2, também se
C
o
n
c
e
n
tr
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s
e
s (
%
)
Figura II.3. Composição dos principais gases (CH4, CO2, H2, N2 e O2) em função das
fases de degradação dos resíduos (Augenstein e Pacey, 1991).
No início da Fase I, fase aeróbia, o ar atmosférico (N2 ≅ 80% e O2 ≅ 21%) é
predominante na massa de lixo. À medida que o O2 vai sendo consumido pelas
bactérias aeróbias, o CO2 começa a ser gerado (ver Equação II.1). Na Fase II e III,
fases ácidas, a concentração de CO2 representa a maior parte dos gases gerados no
aterro devido aos processos acidogênicos e acetogênicos que resultam na formação de CO2 e H2. No final da Fase III, metanogênica instável, a população das bactérias
metanogênicas começa a crescer, caracterizando o início da geração de CH4.
O “biogás” é gerado na fase metanogênica, Fase IV, sendo composto basicamente pelo CH4 e CO2, numa proporção de 45-60% e 35-50%, respectivamente.
Ao final da degradação dos resíduos orgânicos (Fase V), a concentração destes gases tende a cair e condições aeróbias (N2 e O2) podem vir a aparecer na massa de lixo a
depender da susceptibilidade do aterro aos condicionantes atmosféricos. A Tabela II.7 apresenta as principais características de alguns gases encontrados no biogás.
Fases Intervalo de duração das fases I Algumas horas à 1 semana II 1 mês à 6 meses III 3 meses à 3 anos IV 8 anos à 40 anos
Tabela II.7. Características dos gases presentes no biogás (Gandolla et. al., 1997).
Gás Concentra
ção típica
Dens.*
(kg/m3)
Pot. caloríf
(kJ/m3)
Limite explosiv.
Solub. água (g/l)
Propriedades gerais
CH4 45-60% 0,717 35.600 5-15% 0,0645 inodor, incolor, não tóxico,
asfixiante e inflamável
CO2 35-50% 1,977 ---- ---- 1,688 inodor, incolor, asfixiante
N2 0-10% 1,250 ---- ---- 0,019 inodor e incolor
O2 0-4% 1,429 ---- ---- 0,043 inodor e incolor
CO <0,1% 1,250 12.640 12,5-74% 0,028 Inodor, incolor, tóxico,
inflamável
H2 <0,1%* 0,090 10.760 4-74% 0.001 inodor, incolor, não tóxico,
inflamável
H2S 0-70 ppm 1,539 ---- 4,3-45,5% 3,846 incolor, muito tóxico
Obs. * densidade do ar atmosférico=1,29 kg/m3
Uma composição típica do gás pode ainda conter até 350 constituintes traços em pequenas concentrações que chegam a representar até 1% do total do biogás. A maioria destes constituintes são formados por compostos orgânicos, porém pode-se encontrar constituintes inorgânicos, como compostos metálicos voláteis: cadium, mercúrio, zinco e chumbo (Environment Agency, 1999). Alguns destes constituintes podem apresentar características de toxicidade bastante prejudicial à saúde humana. A Tabela II.8 ilustra alguns dos constituintes tóxicos passíveis de detecção no biogás.
Tabela II.8. Constituintes traços nocivos detectados no biogás (Heie, 1991). Nome do
Composto
Fórmula Química
Máx. concentração detectada* (ppm)
Grau de toxicidade
Tolueno C6H5CH3 758,0 prejudicial
Hexano C6H14 25,0 prejudicial
Xileno C6H4(CH3)2 664,0 prejudicial
Benzeno C6H6 52,2 tóxico
Cloreto vinílico C2H3Cl 48,1 tóxico
Metil furano C4H3OCH3 40,0 tóxico
Tetracloreto de carbono CCl4 68,3 muito tóxico
Sulfeto de hidrogênio H2S 700,0 muito tóxico
Obs.: * valores obtidos da U.S Army Coorps of Engineers (1995).
2.2 – MOVIMENTO DOS GASES NA MASSA DE LIXO
2.2.1 – MECANISMOS E FATORES INTERVENIENTES NO TRANSPORTE DE GASES
Além destes processos, El-Fadel (1991) cita o fluxo de calor por gradientes de temperatura como agente facilitador à propagação dos gases no meio.
2.2.1.1 – Advecção
O fluxo de gás por advecção é resultado de gradientes de pressão existentes entre as diferentes regiões do ambiente interno do aterro e a atmosfera. O sentido de fluxo é das zonas de alta para as de baixa pressão. As pressões internas são oriundas principalmente da decomposição biológica dos resíduos, enquanto que as flutuações da pressão externa são resultantes das constantes oscilações da pressão atmosférica. Na existência do fluxo advectivo, este predominará sobre o fluxo difusivo. Em geral, as taxas de fluxo por advecção são ordens de magnitude maior que as taxas por difusão. Quanto maior a permeabilidade dos resíduos aos gases, mais acentuada será esta diferença. Normalmente, os processos advectivos e difusivos apresentam o mesmo sentido de fluxo. No entanto, em situações especiais ou para determinados componentes do biogás estes fluxos podem até apresentar direções opostas, resultando em uma tendência de cancelamento (U.S Army Corps of Engineers, 1995). A teoria do transporte advectivo será mostrada mais adiante no Item 2.4.
2.2.1.2 – Difusão
O fluxo por difusão é definido segundo a primeira Lei de Fick como o transporte de contaminantes (líquidos ou gasosos) de uma região de alta concentração (potencial químico) para regiões de baixa concentração química. O fluxo difusivo será anulado quando a concentração do gás se tornar constante no meio. No caso dos aterros sanitários, esta constância é bastante difícil de ser obtida pois a atmosfera funciona como um excelente agente dispersivo de gases.
De acordo com Rowe e Krol (1998), o fluxo por difusão é lento, mas precisa ser considerado na análise de movimentação de contaminantes nos resíduos. Apesar da massa de lixo ser um material poroso e de alta permeabilidade, em situações em que o aumento da pressão atmosférica reduz ou anula os gradientes de pressão, a difusão pode prevalecer sobre a advecção.
2.2.1.3 – Sorção
2.2.1.4 – Atenuação microbiológica
A atenuação microbiológica é um processo de redução do total de gases a ser emitido pelo aterro. Esta atenuação é a transformação de compostos ou gases de estrutura mais complexa em substâncias mais simples por meio de microorganismos. Como condição essencial para a ocorrência deste processo, devem sempre existir um agente doador e um receptor de elétrons. As bactérias funcionam como agentes meios para ocorrência desta troca.
A atenuação biológica reduzirá a concentração original do composto no meio e pode ser influenciada pelos seguintes fatores: composição do biogás, temperatura, disponibilidade de oxigênio e nutrientes e crescimento de determinadas populações de bactérias, entre outras. Normalmente, a transformação ou quebra de um gás tóxico gera um composto menos perigoso. Como exemplo, podemos citar a transformação do principal componente presente no biogás (CH4) em CO2 pelas bactérias
metanotróficas em ambientes aeróbios.
2.2.2 – CAMINHOS PREFERENCIAS DE FLUXO
Uma vez conhecido os principais mecanismos de transporte de gases na massa de lixo, resta entender o sentido principal de fluxo de gases no meio. A Tabela II.9 apresenta diversos fatores que influenciam o caminho preferencial de fluxo do biogás no lixo e suas respectivas implicações na movimentação interna dos gases.
Tabela II.9. Fatores intervenientes na movimentação dos gases no aterro.
Fatores
intervenientes Implicação na movimentação dos gases na massa de lixo
Composição do lixo
Resíduos com alta presença de materiais plásticos poderão facilitar a percolação horizontal dos gases, por outro lado reduzirão a permeabilidade intrínseca da massa.
Taxa de geração de gases
Quanto maior a taxa de geração, maior será a pressão interna dos gases, e conseqüentemente mais rápida a migração interna.
Permeabilidade dos resíduos
A permeabilidade intrínseca horizontal e vertical dos resíduos governará o sentido da percolação.
Temperatura interna e externa
Fluxo de calor por gradientes de temperatura facilitam o transporte de gases no meio (El-Fadel, 1991).
Saturação e umidade do lixo
A elevação do grau de saturação e a umidade dos resíduos dificultam a percolação dos gases.
Pressão atmosférica
Variações da pressão atmosférica ocasionam mudanças no sentido de fluxo, inclusive com inversões (entrada de ar nos resíduos). Sistema cobertura
e drenagem
Presença de drenos verticais de gases e sistemas de cobertura com geomembrana irão facilitar a migração horizontal dos gases.
Operação de aterramento do lixo
A literatura não é conclusiva sobre o principal sentido da percolação dos gases no interior da massa de lixo. Segundo Lang et. al. (1989), o caminho preferencial ou aquele que menor resistência propiciará a percolação dos gases no aterro será no sentido vertical. Ainda de acordo com os autores, mesmo que os resíduos recebam uma camada argilosa de cobertura, a percolação vertical continuará sendo a predominante. Por outro lado, estudo da ATSDR (2001) diz que em células de lixo com cobertura definitiva a percolação horizontal predominará sobre a vertical.
Os principais parâmetros intervenientes na movimentação de gases no interior do aterro, a permeabilidade intrínseca dos resíduos e os gradientes de pressão, serão discutidos com detalhes a seguir no intuito de facilitar o entendimento sobre o sentido preferencial de fluxo do biogás no interior do aterro.
2.2.2.1 – Permeabilidade intrínseca dos resíduos
A permeabilidade intrínseca de um meio é um parâmetro que depende apenas de suas propriedades matriciais, independendo assim do fluido percolante (Brooks e Corey, 1966). No caso dos resíduos, esta permeabilidade será função da porosidade, distribuição dos vazios, densidade, umidade e composição do material. Alguns valores de coeficientes de permeabilidade vertical dos resíduos são reportados na literatura. De acordo com estudo realizado por Huber e Wohnlich (1999), a permeabilidade intrínseca dos resíduos varia de 8,0 x 10-12 a 1,0 x 10-9 m2. Este estudo experimental foi realizado por meio de ensaios de coluna com 1,0 m de altura e 0,3 m de diâmetro em seis amostras de lixo com diferentes teores de umidade. Esta faixa de variação está coerente com o resultado apresentado para os resíduos do Aterro de Palos Verde de 2,0 x 10-11 m2 (U.S Army Corps of Engineers, 1995) e também com estimativa de Findikakis e Leckie (1979) da ordem de 9,8 x 10-13 m2.
Uma análise comparativa entre os coeficientes de permeabilidade do lixo e do solo pode indicar que a variação da permeabilidade dos resíduos urbanos é típica de solos granulares. Fleureau e Taibi (1995) mostraram valores de permeabilidade de 1,5 x 10-12 m2 para uma areia fina e Springer et al. (1998) reportaram valores de 10-13 a 10
-12
m2 para areia siltosa em diferentes condições de saturação. Estudo realizado por Maciel e Jucá (2000), mostrou que o solo argiloso utilizado na cobertura da Célula nº 4 do Aterro da Muribeca apresenta coeficiente de permeabilidade intrínseco vertical entre 4,0 x 10-16 e 6,8 x 10-14 m2, ou seja, fora da variação da permeabilidade dos resíduos.
comportamento da percolação estará mais associado aos solos argilosos, em que as estruturas lamelares das argilas, ou os plásticos no lixo, constituem “barreiras” a percolação vertical, podendo resultar numa maior taxa de percolação horizontal.
2.2.2.2 – Gradientes de pressão
O gradiente de pressão existente nos aterros sanitários é a diferença entre a pressão interna (pint) dos gases e a pressão atmosférica (patm). Diz-se que o gradiente
é positivo quando pint > patm e negativo nas situações em que pint < patm. O gradiente é
nulo na igualdade das pressões interna com a atmosférica.
Pressão interna do gás:
A pressão interna dos gases está associada com a biodegradação da matéria orgânica que varia ao longo do tempo e com a profundidade da massa de lixo. Desta maneira, há de se esperar que as pressões (pint) existentes também sejam funções
destas duas variáveis.
Ao contrário do sentido preferencial de fluxo dos gases, a literatura é bastante convergente em relação aos baixos níveis de pressões de gases encontrados nos aterros. Lee et. al. (1995) determinaram a variação da pressão interna dos gases em drenos locados em diferentes regiões do aterro. A Figura II.4 mostra resultados da pressão interna variando de 4,0 a 14,0 kPa entre 20 e 55 metros de profundidade.
0
10
20
30
40
50
60
0 2 4 6 8 10 12 14
Pressão interna (kPa)
P
rof
undidad
e (
m
)
Dreno nº1
Dreno nº2
Figura II.4. Distribuição da pressão interna dos gases (Lee et. al. 1995).
Uma análise comparativa entre dados experimentais e modelo numérico foi objeto de estudo por Findikakis e Leckie (1979). Além da distribuição da pressão ao longo da profundidade, outra variável, tempo de disposição ou idade dos resíduos, foi avaliada. Pela análise da Figura II.5, pode-se notar que as pressões podem variar de valores próximo a zero na superfície até 7,0 kPa (70 cm de H2O) a depender da
profundidade e tempo de disposição dos resíduos.
Pressão (cm H2O)
P
ro
fun
di
da
de
(m
)
1 ano 2 anos
5 anos
10 anos
15 anos
Figura II.5. Variação da pressão até 33 m de lixo (Findikakis e Leckie,1979).
Conforme ilustrado na Figura II.5, os valores esperados para pressão interna dos gases imediatamente abaixo da camada de cobertura são próximos a zero. Alguns pesquisadores mostram estudos comprovando esta estimativa. Segundo pesquisa de Figueroa e Stegmann (1991), a pressão verificada em dispositivos manométricos instalados ao longo da camada de cobertura do aterro variou de 0,01 kPa à 0,4 kPa para um curto intervalo de tempo (7 dias).
Pressão atmosférica ou externa:
A pressão atmosférica, por sua vez, já é uma grandeza de menor variaçãoao longo do tempo e no espaço oscila em função da altitude e das condições meteorológicas locais. Quanto maior for o desnível em relação ao nível do mar, menor será a pressão atmosférica no local. Apesar das variações da patm serem baixas, a
mesma tem grande potencial de impacto na movimentação dos gases no aterro. Kjeldsen e Fischer (1995) realizaram uma série de ensaios com placa de fluxo para determinação da fuga de gases pela cobertura. Neste estudo foi verificado que quando a patm aumentou de 1,5 kPa, nenhum fluxo de gás foi detectado durante o dia.
Em outras ocasiões, quando a patm decresceu entre 0,2 e 1,2 kPa foram determinadas
variações da pressão externa podem modificar o sentido de fluxo dos gases na massa de lixo, levando inclusive a inversão do gradiente.
A Figura II.6 mostra a variação média mensal da pressão atmosférica na cidade do Recife em diferentes anos. Apesar da variação média ser baixa (0,7 kPa), a mesma pode causar inversão no sentido de fluxo nos aterros da região. O estabelecimento de gradientes negativos pode está relacionado ainda a períodos de patm atípicas ou a má execução da compactação de cobertura dos aterros.
período: 1999; período: 2000; período: 2001
Figura II.6. Variação da patm ao longo do ano em Recife (Fonte:INMET).
Gradientes de pressões atípicos:
A possibilidade de existência de gradientes de pressões atípicos está associada a condições específicas para aprisionamento dos gases na massa de lixo. Entre estas condições, podem-se citar: elevada saturação da massa, ineficiência do sistema de drenagem de líquidos e gases, presença de lençóis suspensos de chorume e elevada composição de materiais plásticos no meio. Alguns autores citam estas pressões atípicas, como sendo “bolsões de gases”, de pressões superiores a média do aterro, que podem provocar modificações no comportamento geotécnico do aterro devido à elevação da pressão neutra.
Um caso bastante conhecido na literatura internacional é o deslizamento da massa de lixo ocorrido no Aterro de Dona Juana, Colômbia. Uma série de investigações foi realizada e concluiu-se que a elevação da pressão neutra devido à alta saturação do lixo e inexistência de drenagem de gases provocaram a instabilidade geotécnica do aterro. As pressões de gases medidas em várias zonas do Aterro foram superiores a 200 kPa (20 tf/m2), conforme mostrado na Figura II.7. De acordo com Gonzalez e Espinosa (2001), o principal agente detonante deste processo foi o biogás.
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10
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)
Pressão de gás (tf/m2)
Figura II.7. Pressões do biogás no Aterro Dona Juana (Gonzalez e Espinosa, 2001).
Outra possibilidade de elevação da pressão ocorre quando se tem um excelente sistema de impermeabilização do aterro associado à falhas no sistema de drenagem dos gases. Caso isto ocorra, pode-se esperar que haja um aumento considerado no gradiente de pressão sob a camada de cobertura. A Figura II.8 ilustra um exemplo de expansão da geomembrana utilizada na impermeabilização de um aterro na Califórnia ocasionado pela não drenagem dos gases de seu interior.
Figura II.8. Expansão da geomembrana no sistema de cobertura (Reinhart, 2000).
2.2.3 – SISTEMAS DE DRENAGEM DE GASES E EFEITOS NA MOVIMENTAÇÃO
podem ser a própria patm (drenagem passiva) ou pressões negativas/vácuo (drenagem
ativa ou forçada). Além destes fatores, o tipo de drenagem utilizado é outro fator a ser considerado para avaliação do sentido preferencial da percolação.
Os tipos de drenagem que podem estar presentes em uma célula de lixo são: vertical, horizontal, superficial e lateral. As drenagens vertical e horizontal funcionam como drenagens principais, enquanto que as drenagens superficial e lateral são ditas complementares. A Figura II.9 ilustra esquematicamente a presença das drenagens principais na massa de lixo (Maciel e Jucá, 2003).
g eraç ão d e g ás g eraç ão d e g ás
L e g e n d a :
-- g a se s d re n a d o s v e rtic a lm e n te -- m a ss a d e lix o
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z o n a d e d ren ag em D re n o s v e rtic a is
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Figura II.9. Ilustração das drenagens vertical e horizontal (Maciel e Jucá, 2003).
Como visto anteriormente, os gases gerados no interior do aterro se propagam nas direções vertical e horizontal com maior tendência à percolação ascendente. A inclusão de diferentes tipos de drenagem no lixo modifica o sentido natural de fluxo. A presença da drenagem vertical, por exemplo, formará uma zona de captura onde os gases passarão a percolar com maior predominância no sentido horizontal. Por outro lado, as zonas de captura formadas pela drenagem horizontal possibilitam incrementos nas taxas de percolação vertical.
tipo passivo. Deste modo, faz-se necessária a complementação na drenagem principal (vertical e/ou horizontal) por meio de drenagens complementares do tipo superficial ou lateral no intuito de aumentar a eficiência de captação dos gases e minimizar sua liberação para a atmosfera.
A drenagem lateral é de grande importância no caso de resíduos dispostos em valas ou em encostas, onde a migração dos gases pode seguir pelo solo até atingir distâncias consideradas da fronteira do aterro. Segundo investigações de Kjeldsen e Fischer (1995), a máxima distância alcançada pela pluma de CH4 com concentrações
acima do limite inferior de explosividade (5,0%) foi de 90 m do aterro. O estudo de Ward et. al. (1996) determinou propagação do CH4 a distâncias de até 80 m. De
acordo com o Waste Management Paper nº 99 (1978), a migração do biogás pode alcançar entre 300 e 400 m, a depender da estratigrafia do subsolo, em aterros sem nenhum controle de captação dos gases. Um exemplo deste fato no Brasil ocorreu no Aterro de Canabrava (Salvador), onde o biogás percolou lateralmente até atingir as arquibancadas do Estádio do Barradão, conforme ilustrado na Zona A da Figura II.10.
Figura II.10. Migração lateral do biogás no Aterro de Canabrava/BA (Gandolla, 1998).
2.3 – COBERTURA FINAL DOS RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS
